藍藻的生消過程對鎘污染沉積物的生物有效性

陳鏡伊， 唐婉瑩， 尹洪斌， 朱瑾燦

(1.南京理工大學化工學院，江蘇南京 210094； 2.中國科學院南京地理與湖泊研究所/湖泊與環境國家重點實驗室，江蘇南京 210008)

隨著人口的增長以及工業、農業的高速發展，人類日常生活污水和企業生產過程中產生的廢水排放量逐年增加，其中往往含有大量重金屬，若不經處理，這些重金屬便會被懸浮顆粒物所吸附，最后流入湖泊，蓄積于沉積物中，因此沉積物又可以被稱為重金屬的蓄積地，對重金屬的積累和釋放起著舉足輕重的作用[1-3]。由于沉積物重金屬具有易富集、降解難、毒性大等特點，因此過量的重金屬會對湖泊水質以及底棲生物的正常生命活動產生危害[4-5]。值得注意的是，沉積物中的重金屬并非一直處于穩定狀態，而是會隨著周圍的環境變化而發生相應的變化。例如，當水體處于好氧狀態時，表層沉積物中重金屬的可交換態會轉化為鐵錳氧化物結合態[6]；當水體處于厭氧狀態時，隨著沉積物中高價鐵、錳的還原，與之結合的重金屬會釋放到上覆水中，進而影響水質[7]。另有研究表明，沉積物再懸浮過程也會對沉積物重金屬的形態轉化以及沉積物-水界面重金屬釋放產生較大的影響。例如，還原態沉積物由于再懸浮而與氧氣得到充分接觸，使得沉積物中重金屬的可氧化態含量降低，同時，再懸浮過程會加快溶解性重金屬由沉積物向上覆水的釋放速率，導致水體中重金屬濃度快速增加[8]。

湖泊水體富營養化最直接的反映就是藍藻暴發，藍藻在暴發以及死亡期間會大量消耗水體中的氧氣，造成局部厭氧，并可能導致沉積物形成厭氧環境，進而對沉積物重金屬的生物地球化學過程產生影響。如孔明等認為，與鐵錳氧化物結合的Pb會因藍藻暴發之后造成水體嚴重缺氧而重新釋放出來[9]。湯雨霖等研究表明，藍藻在生長過程中會降低沉積物對Hg的固定效果，明顯提高了水體中Hg的含量[10]。但是，目前大部分研究只關注到了藍藻聚集、暴發以及死亡分解的單一過程對湖泊中重金屬的影響，而沒有考慮到藍藻從生長到死亡的全部過程。實際上，湖泊中的藍藻是經歷了一個早期萌發、聚集腐爛以及后期復氧的過程，這個過程不僅會引起沉積物-水界面的溶解氧發生變化，還能夠改變pH值、氧化還原電位等條件，從而對沉積物-水界面重金屬的地球化學特征產生顯著影響[11-12]。

長蕩湖是位于江蘇省常州市的淺水湖泊，平均水深約 1.2 m，面積89 km2，絕大部分處于金壇區[13]，有關研究表明，長蕩湖潛在生態風險嚴重，其中沉積物受鎘的污染程度最大[14]，除此之外，砷污染也比較嚴重，鉻污染較輕微[15]。本研究以鎘污染沉積物為研究對象，探究了藍藻從生長、死亡至復氧過程對沉積物重金屬(Cd)的生物有效性的影響，為藍藻和重金屬污染研究提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

根據前期研究[16]，采用大口徑柱狀采樣器在長蕩湖鎘污染區域(31.640425°N，119.54084°E)采集沉積物芯樣，然后往若干高50 cm、內徑8 cm的潔凈有機玻璃柱中推入高度為5 cm的沉積物，并在圓柱兩端加塞密封。收集澄清湖水，用聚乙烯桶裝載后與柱樣一并小心帶回實驗室。

將采回的圓柱分為3組，每組4根，用以模擬藍藻生長期、死亡期、復氧期3個階段。用虹吸法沿著柱壁緩慢注入湖水，高度15 cm，隨后將柱子放入配有循環泵的塑料槽中，在35 ℃條件下靜置3 d備用。每組有藍藻和無藍藻均設置2個平行，即每組的前2根圓柱加入300 mL澄清湖水，后2根圓柱加入300 mL湖水和藍藻混合物。

1.2 藍藻模擬試驗設計

藍藻生長期：自加入湖水與藍藻混合物之日起，每隔48 h取1次上覆水。試驗進行的第3天在模擬生長期的沉積物中小心插入DGT板，48 h之后取出。隨后將底泥按照0～1、1～3、3～5 cm分割成3層，并置于冷凍干燥機(FD-1A-50型)內進行干燥。最后將干燥完畢的各層底泥用瑪瑙研缽研磨，過200目篩后于干燥器中保存備用。

藍藻死亡期：模擬生長期試驗結束之后，將剩余的8根柱子加塞密封并避免陽光照射，繼續每隔48 h取1次上覆水。在模擬死亡期的第3天將DGT板小心插入沉積物中，48 h 之后取出。底泥的處理方法同上。

藍藻復氧期：模擬死亡期試驗結束之后，對剩余4根柱子進行曝氣處理，以增加柱內氧氣含量，按上述間隔時間抽取上覆水。曝氣后第3天插入DGT板，48 h之后取出。底泥的處理方法同上。

1.3 底泥及上覆水理化性質測定

1.3.1 上覆水中葉綠素a和重金屬含量測定 本試驗采用熱乙醇法[17]對葉綠素a含量進行測定，具體方法如下：上覆水經Whatman GF/C(玻璃纖維濾紙)濾膜過濾(0.45 μm)，將所得濾液于-20 ℃條件下冷凍，24 h后向濾液中加入5 mL 90%乙醇溶液(經80 ℃預熱)，隨后在水浴鍋(HH-6型)中萃取3 min，萃取溫度維持在80 ℃。在冰浴條件下用超聲波細胞粉碎儀(KS-1200型)將水樣進行細胞粉碎，接著在 4 ℃、黑暗條件下靜置6 h。用高速離心機(TDL80-2B型)把靜置后的水樣在4 000 r/min下離心10 min，取得的上清液用紫外分光光度計(UV-2550型)在665 nm和750 nm處比色，以90%乙醇為參比，測定吸光度，然后加入1滴1 mol/L的鹽酸，按上述方法再次測定吸光度，計算葉綠素a的含量。

用0.45 μm濾膜過濾適量上覆水，然后將所得濾液用ICP-MS(Thermo Fisher，ICAP-QC型)測定其中重金屬含量。

1.3.2 底泥中重金屬形態及通量測定 本試驗采用BCR法[18]來測定B1態(弱酸溶解態)、B2態(可還原態)、B3態(可氧化態)3種重金屬形態。由于第4種形態(殘渣態)十分穩定，對生物有效性影響很小，因此本試驗中不分析此態。

試驗中所使用的DGT板購于英國DGT研究有限公司。取出DGT板后在泥水界面做好標記，之后用去離子水將其表面泥漬沖洗干凈。取出DGT板中的吸附膜，按一定方向把吸附膜切成條狀，寬度為4 mm，然后將小條吸附膜按順序放入離心管，加入1 mL、1 mol/L的硝酸之后在180 r/min下震蕩24 h獲得提取液，測定并計算其中的重金屬含量。

DGT通量可以反映相應深度底泥中重金屬的濃度，按菲克(Fick’s)第一擴散定律進行通量計算：

(1)

CDGT是與DGT板對應處間隙水或上覆水中的重金屬離子濃度；D是擴散系數(cm2/s)，不同溫度下的擴散系數可以參考文獻[19]；Δg是擴散層厚度(cm)。

CDGT可由下式計算：

(2)

式中：M為吸附膜固定的金屬總量。

(3)

因此，

(4)

式中：A為DGT凝膠層面積(cm2)；t為DGT插入沉積物的時間(h)；Ce為硝酸提取液中測得的金屬濃度(μg/L)；V硝酸和Vgel分別是硝酸提取液和吸附凝膠的體積(mL)；fe是硝酸對金屬的提取系數，一般取0.8。

1.3.3 底泥中酸揮發性硫化物(AVS)及同步可提出金屬(SEM)測定 在500 mL廣口瓶中稱取3 g干燥過篩后的底泥，然后向瓶中小心放入含有5 mL 3%堿性乙酸鋅的試管，蓋上具三通閥橡膠塞，往瓶中通入1～2 min高純氮氣后，注入 2 mL 1 mol/L的抗壞血酸溶液和 15 mL 6 mol/L的鹽酸溶液，關閉閥門。4 h后取出試管，測定(亞甲基藍比色法)并計算AVS[20]。在8 000 r/min下對瓶內底泥離心8 min，測定上清液中的重金屬含量，從而得出SEM的值，并計算SEM-AVS。

2 結果與分析

2.1 上覆水中葉綠素a含量的變化分析

通過測定葉綠素a含量可以判斷藍藻的多少，測定結果見圖1。從圖中可以看出，在無藍藻的柱子中取出的上覆水依然含有葉綠素a，其值隨著時間變化不明顯。這是因為試驗中添加的為湖水，其中必定含有些許浮游植物，但是所測得的葉綠素a含量可以忽略不計。在添加藍藻的情況下，葉綠素a含量在藍藻生長期不斷增加；在藍藻死亡期，先快速增加，到達峰值以后驟然減小；在藍藻復氧期再次上升。這是因為在生長期藍藻的數量逐步增加，使得葉綠素a含量增加；在死亡期一開始，藍藻的數量急劇生長，達到暴發階段，由于此時藍藻處于黑暗密閉環境，無法進行光合作用，使得柱內缺氧，以至于后期藍藻快速死亡；復氧期的時候由于柱內氧氣充沛，殘存的藍藻繼續生長使葉綠素a含量增加。

2.2 上覆水中Cd含量的變化分析

上覆水中Cd濃度的變化見圖2。在藍藻生長期，加藻組上覆水中Cd濃度呈降低趨勢，說明藍藻在生長過程中可以吸附上覆水中的Cd，這與Ni等的研究結果[12]一致；在藍藻死亡期和復氧期，上覆水中的Cd濃度隨時間延長而增加，加藻組中Cd濃度高于無藻組，但是整體而言，藍藻的生消過程對上覆水中Cd濃度的影響不顯著(P=0.685)。

高價鐵錳氧化物若被還原，與之結合的重金屬便釋放出來[21]，在藍藻死亡期，柱內處于缺氧條件，鐵錳氧化物結合態的重金屬含量隨鐵錳化合物的還原而降低，使得上覆水中重金屬含量升高；硫化物結合態中的重金屬會隨著硫化物的氧化而溶解到水中[22]，在復氧期，氧氣的含量增加導致硫化物被氧化，與之結合的重金屬釋放到上覆水中，因此會出現上覆水Cd濃度隨試驗進程而升高的情況。

2.3 沉積物中Cd的變化特征

在生長期、死亡期、復氧期分析不同深度沉積物中Cd的賦存形態，以探究藍藻的生消過程對沉積物中Cd形態的影響。Cd的弱酸溶解態測定結果見圖3。不同深度沉積物中Cd的弱酸溶解態無明顯規律性，藍藻在生長期和復氧期會略微增加弱酸溶解態中Cd的含量，但是影響效果不顯著(P=0.284)。這可能是因為金屬的弱酸溶解態與pH值密切相關，在酸性條件下易分解，而在太湖沉積物中pH呈弱堿性[7]，并不利于弱酸溶解態中重金屬的釋放。藍藻的光合作用可以將CO2轉變為O2，從而增強堿性，提高重金屬的弱酸溶解態含量，而呼吸作用則相反，會降低堿性[11]，導致重金屬的弱酸溶解態含量減少。綜上所述，藍藻的存在沒有對Cd的弱酸溶解態產生明顯的影響。

Cd的可還原態測定結果見圖4。在各個時期，隨著深度的增加，Cd的可還原態含量減小，可能是因為隨著沉積物深度越深，含氧量越少，鐵錳氧化物被還原程度越大。不僅如此，在藍藻的生長期、死亡期、復氧期3個過程中，這2個處理重金屬的可還原態含量均呈現先降低后升高的趨勢，且藍藻的生消過程會降低Cd的可還原態含量，因為當含氧量和ORP(氧化還原電位)降低時[23]，重金屬的可還原態含量會減少。藍藻的暴發會使pH值升高[24]，導致ORP降低，且藍藻大量死亡以后柱內處于缺氧狀態，使得加藻組中Cd的可還原態含量低于無藻組。整體上藍藻對Cd的可還原態降低效果不顯著(P=0.196)，可能與藍藻的數量有關。

Cd的可氧化態測定結果見圖5。3個時期相同深度下Cd的可氧化態含量大小為死亡期>生長期>復氧期，可能是因為柱內氧氣含量表現為死亡期<生長期<復氧期，在好氧情況下與硫化物結合的Cd隨著硫化物被氧化而釋放出來，可氧化態含量減少，在藍藻死亡期可氧化態含量最高還有一個原因就是藻體的死亡使柱內有機質含量增加，從而增加了金屬的有機物結合態[25]。在藍藻的生消過程中，整體上無藻組中Cd的可氧化態含量比加藻組中小，可能是由于藍藻新陳代謝過程中產生的有機質使得加藻組中的有機質含量相對較高，但是2組的差異并不顯著(P=0.164)。

2.4 沉積物鎘的供應能力分析

不同深度沉積物向孔隙水供應重金屬的能力可以通過DTG通量反映出來。不同時期測得的Cd的通量如圖6所示。由圖6可知，在生長期藍藻對沉積物中Cd通量的影響顯而易見，說明藍藻的生長會降低沉積物向孔隙水供應Cd的能力。通過之前的重金屬形態分析，這可能是因為在生長期加藻組中Cd的可還原態和無藻組中的差異不大，而弱酸溶解態、可氧化態高于無藻組，所以降低了孔隙水中的重金屬含量。由藍藻死亡期測得的Cd通量可知，在加藻組中Cd的通量先低于無藻組，隨著沉積物深度的增加又高于無藻組，最后接近，但整體差異不顯著(P=0.896)。這可能是由藍藻在死亡期對不同深度沉積物中Cd的賦存形態產生了不同的影響所導致的。由藍藻復氧期測得的Cd通量可知，加藻組中Cd的通量要顯著小于無藻組(P=0.021)。這可能是因為藍藻在復氧期對Cd的弱酸溶解態和可氧化態含量的增加程度高于對Cd的可還原態含量的減少程度，整體上降低了沉積物向孔隙水供應Cd的能力。

2.5 沉積物中毒性判斷

AVS可以和二價重金屬反應形成不溶性低毒化合物，因此可以從SEM-AVS的值來判斷沉積物中重金屬的生物毒性大小，其值越大，說明毒性越大。通過對不同深度沉積物中AVS和SEM進行測定，計算出SEM-AVS的值，以探究藍藻在生長期、死亡期、復氧期中的溶解性重金屬生物毒性的大小，測定結果見圖7。藍藻的生消過程可以明顯影響重金屬的生物毒性。不管是無藻組還是加藻組，沉積物表層0～1 cm 的生物毒性最大，隨著深度的加深毒性減小。在生長期和復氧期，加藻組的SEM-AVS值遠小于無藻組，說明藍藻在這2個時期內可以明顯降低重金屬的生物毒性。在藍藻死亡期，表層0～1 cm處加藻組SEM-AVS值比無藻組大很多，明顯增加了表層沉積物重金屬的毒害作用，可能是因為藍藻的大量死亡導致表層重金屬含量劇增。

3 結論

藍藻的生消過程能夠影響上覆水及底泥中重金屬的生物有效性，具體表現為：(1)藍藻在生長期會降低上覆水中Cd的含量，在死亡期和復氧期會導致上覆水中Cd濃度的增加。(2)藍藻在生長期、死亡期、復氧期會改變沉積物中的有機質含量、含氧量及pH值等因素，從而影響到Cd的賦存形態。藍藻在生長期間會增加沉積物中Cd的弱酸溶解態及可氧化態含量，降低其可還原態含量；在死亡期會降低Cd的可還原態含量，增加其可氧化態含量；藍藻在復氧期對沉積物中Cd的賦存形態的影響與生長期一致。(3)在生長期和復氧期，藍藻可以明顯降低沉積物中Cd的通量，加強沉積物對Cd的固定效果，抑制沉積物向孔隙水供應Cd的能力。(4)通過對SEM與AVS差值的分析可以發現，沉積物表層0～1 cm處的生物毒性最大。在不同時期，藍藻對生物毒性的影響不同。在藍藻生長期和復氧期，加藻組的生物毒性要明顯小于無藻組，然而在藍藻死亡期則截然相反，大量死亡的藍藻使得沉積物重金屬的毒害作用大幅增加。